不同国家基于生态风险的土壤筛选值研究及启示

摘要：本文介绍了土壤生态筛选值的定义以及国外一些国家在污染土壤生态风险评估领域的相关土壤筛选值。由于地理生态、社会文化、行政法规以及标准制定的科学基础等差异使各国基于生态风险的土壤筛选值的制定方法各有特色，导致各国基于生态风险的土壤筛选值名称和筛选值之间存在较大差异。我国的生态风险评价研究起步较晚，目前还没有国家权威机构发布的诸如土壤生态筛选值、生态风险评价技术导则等文件。本文就目前国外一些权威机构推出的并得到广泛认可的相关标准、方法做简要介绍，就国际上不同国家的土壤生态筛选值的制定方法、理论体系、使用策略等进行详细描述，为我国制定相关筛选值的方法体系提供参考，旨在推动我国基于生态风险的污染土壤筛选值的建立和生态风险评估研究。

关键词：生态风险；土壤筛选值；制定方法；土地利用类型

基于风险的土壤筛选值是土壤中污染物浓度的指示值或警告值，是初步判断和识别受污染土壤环境风险的依据。由于生态受体(土壤微生物、土壤动物及植物)数量众多，且土壤属于高异质性介质，故生态风险基准的建立相对人体健康风险基准更加复杂，目前也只有为数不多的国家建立了生态基准，并基于此制定了旨在保护生态安全的土壤环境质量标准。目前，世界上已有10多个国家制定或正在制定土壤生态筛选基准值，这些筛选值的公布促进了污染土壤生态风险评估技术的发展，也给污染土壤的环境管理提供了有力支持。同时，生态风险筛选值也是生态风险评估的初步风险评价层次所依据的主要工具，初步筛选土壤中污染物的含量是否对生态环境存在风险。美国、英国、澳大利亚和荷兰等国家都为生态风险评估导则配套制定了相应的土壤生态筛选值，不同国家的土壤生态筛选值的叫法略有不同，但都是基于生态风险而制定的土壤环境指导值。

2018年6月28日，生态环境部与国家市场监督管理总局联合发布《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)。该标准的制定是为保护农用地土壤环境，保障农产品质量安全。目前，我国尚未制定主要保护目标为生态受体的土壤筛选值。我国生态风险评价研究起步较晚，目前还没有国家权威机构发布的诸如生态风险评价技术导则等文件。本文介绍了土壤生态筛选值的定义以及国外一些国家在污染土壤生态风险评估领域的相关土壤筛选值。由于地理生态、社会文化、行政法规以及标准制定的科学基础等差异使各国基于生态风险的土壤筛选值的制定方法各有特色，导致各国基于生态风险的土壤筛选值名称和筛选值之间存在较大差异。本文就目前国外一些权威机构推出的并得到广泛认可的相关标准、方法以及国内污染土壤生态风险评估的研究现状做简要介绍，对国际上不同国家的土壤生态筛选值的制定方法、理论体系、使用策略等进行详细描述，为我国制定相关筛选值的方法体系提供参考，旨在推动我国基于生态风险的污染土壤筛选值的建立和生态风险评估研究。

1 美国生态土壤筛选值与制定方法(American ecological soil screening levels and formulation method)

针对超级基金场地生态风险评估要求，美国EPA制定了生态土壤筛选值体系(Eco-SSL)。Eco-SSL是一套基于生态环境保护的土壤污染物浓度筛选值，保护目标为与土壤发生接触的，或以土壤中、土壤上生物质为食的生态受体。Eco-SSL不但给出了通用筛选值，也同时给出了筛选值的推导方法，筛选值在制定时采用偏保守的假设，用于场地生态风险的初筛。初筛确定潜在关注污染物后，有利于在随后的场地专项基线生态风险评估工作中将研究重点集中到关注的污染物上。超级基金生态风险评估程序主要包括8步：(1)初步筛选层次；(2)筛选层次；(3)问题描述；(4)研究设计与数据质量分析；(5)确定现场采样方案；(6)现场调查与数据分析；(7)风险表征；(8)风险管理。Eco-SSL主要被用于第2步，即初步筛选阶段时进行土壤污染物的筛选工作。

表1各物种在土壤中的暴露途径

Table 1 Exposure pathways of species in the soil

注：Eco-SSL为生态土壤筛选值体系。

Note: Eco-SSL stands for ecological soil screening levels.

Eco-SSL在启动编制时考虑了24种污染物，其中包括7类有机污染物和17种无机金属离子。保护对象主要考虑了四大类受体，即植物、土壤无脊椎动物、鸟类和哺乳动物。由于研究数据的不足，暂未纳入两栖及爬行动物。各物种的暴露途径如表1所示。

1.1 Eco-SSL毒性参数获取

EPA首先通过一系列严格的筛选程序，筛选出可信度较强的文献数据。其中必须包含土壤理化性质数据，包括土壤pH和有机质百分比(%OM)。如果土壤pH <4或> 8.5或者土壤有机质含量> 10%时，文献数据不被采纳。相关的毒性数据按照4种生态相关评估终点进行总结整理，即繁殖、数量、生长、生理。每项研究中的毒性参数，即污染物导致的不利作用的浓度-效应关系，均被记录下来。用于指定Eco-SSL的毒性参数包括EC20(即能引起20%最大效应时的浓度)、EC10和MATC(最大可接受有毒物质浓度)。其中，MATC值由NOAEC(无效应浓度)和LOAEC(最低有害浓度)的几何平均值确定。未纳入Eco-SSL制定依据的毒性指标包括LC50、EC50及ECx(x<5)。LC50与EC50被认为对生态系统的保护性不足，而ECx(x<5)被认为数据可靠程度略低。

在计算MATC时，选用的数据必须反映完整的剂量-效应关系，以同时获取NOAEC和LOAEC值。若文献只报道NOAEC和LOAEC二者之一，则认为确定毒性阈值，不能作为Eco-SSL的制定依据。

当同一组毒性试验提供了多个毒性参数时，Eco-SSL的默认选择顺序为EC20>MATC>EC10。如果试验选用了多个可采用的生态相关评估终点，则选用其中最低的浓度阈值作为制定参考。此外，仅当毒性参数与对照组存在显著差异时，该毒性参数才可被选用。对土壤无脊椎动物进行毒性测试时，EPA认可的试验方法包括国际标准化组织(ISO)、经济合作与发展组织(OECD)、美国测试与材料协会(ASTM)、以及联邦生物研究合作组织(FBRC)的一系列生物毒性测试标准方法。对植物进行毒性测试时，EPA也推荐了相应的ISO、EPA和ASTM标准方法。

1.2 Eco-SSL相关计算方法

计算植物和无脊椎动物的Eco-SSL的方法：由于美国采用打分制对所有文献的土壤生物毒性数据进行评分后筛选计算土壤生态筛选值，本文仅对该种计算方法做基本介绍，即采用土壤生物有效性最高(如4≤土壤pH<5、土壤有机质小于2%)的所有生物毒性数据(EC20、EC10和MATC)的几何平均值计算Eco-SSL，要求数据必须大于或者等于3个，如果有效数据少于3个，可从土壤生物有效性次高的土壤中(如5.5<土壤pH<7、土壤有机质小于2%)寻找生物毒性数据(EC20、EC10和MATC)，寻找以上数据直到大于等于3个时可计算Eco-SSL。

计算野生生物的Eco-SSL时遵循5个基本步骤：(1)选择野生生物风险模型。建立数学模型，在考虑食物链暴露途径的前提下，定量描述土壤污染物浓度与可接受浓度阈值之间的关系。(2)选择代表物种。选择专门的指标物种，为暴露模型提供相关参数。(3)估测暴露剂量。为暴露剂量模型提供相关参数，以评估各污染物的暴露剂量。(4)推导毒性参考值(TRV)，确认一个可接受的阈值。(5)计算生态风险筛选值。依据危害为1的前提条件计算生态风险筛选值。

1.3 野生生物风险模型

生态风险商的基本计算公式为：

危害商(HQ)=暴露剂量(mg·kg-1bw·d-1)/毒性参考值(mg·kg-1bw·d-1)

由上式可见，在危害商为1时，生态风险筛选值与毒性参考值相等。生态风险商的详细计算公式为：

其中：HQj为污染物j的危险商值；Soilj为土壤中污染物j的浓度(mg·kg-1)；N为不同种野生生物数量；Bij为污染物j在生物i体内的浓度(mg·kg-1)；Pi为摄食生物i的百分比；FIR为食物摄入量(kg food (dry weight)·kg-1(wet weight)·d-1)；AFij为从被食用的生物i吸收的污染物j的吸收比例(用于筛选值时设置等于1)；AFjs为从土壤直接吸收的污染物j的吸收比例(用于筛选值时设置等于1)；TRVj表示毒性参考值(mg·kg-1bw·d-1)；Ps为食物中摄入土壤的比例；AUF为面积利用率(用于筛选值设置等于1)。

在上式中，除了考虑动物通过食物摄入污染物外，还附加考虑了土壤被动物在进食时无意识直接摄入的暴露。此外，野生生物对食物和土壤中污染物的吸收率AF被设置为1，以体现筛选值的保守性。面积利用率AUF表示的是野生生物摄食过程中受到污染物影响的比例，以保守起见，在计算筛选值时AUF也设为1。

1.4 选择代表性物种

由于每个污染场地的生物物种都不同，因此EPA在推导Eco-SSL时，考虑选择有代表性的物种，并期望以代表性物种代表同一类型的(哺乳动物及鸟类)具有相似食物结构的物种。在Eco-SSL的构建中，对哺乳动物及鸟类分别考虑了3个营养类别，即草食类、食昆虫类与肉食类。在这六大类动物中，每一类选择一个专一物种作为该营养类别的代表性物种。一般来讲，体型较小的生物具有更高的代谢速率和更小的生存范围，因此在制定Eco-SSL时通常考虑采用体型较小的代表性物种，以期起到对同一营养类别中其他物种的保护性。

在选择代表性物种时，必须考虑到可以为野生生物风险评估模型提供相关的参数，即体重、食物摄入量、土壤摄入量等参数。代表性物种选择时应遵循以下原则：

(1)暴露途径与土壤直接或间接相关。直接暴露途径包括：直接摄食土壤中生长生存的生物(比如植物和土壤无脊椎动物)，无意识的直接摄入土壤。在不发生食物链富集的情况下，通常认为直接暴露对生物产生的风险是生态风险最主要的来源。间接暴露包括肉食性动物食入与土壤直接接触的猎物。

(2)食物构成。代表物种必须是在陆地环境摄食的，以便只考虑来自土壤的污染物暴露途径，排除来自水生环境的暴露途径。

(3)食物构成可被用于简化分组。根据代表物种的食物构成，代表物种应可以被划分到草食类、食昆虫类及肉食类三种之一。相应的，摄取的食物类型也应可以简化为3类：植物、土壤无脊椎动物和动物。代表物种的食物类型应基本属于以上3种类型中的一种，以便对某一食物类型产生的最大潜在风险进行评估。通常认为，杂食动物的食物来源较多，而依赖较单一食物来源的动物，在其食物来源受到污染时，其受到的生态风险更大。

(4)包括哺乳动物和鸟类。对同一污染物，不同的物种会有不同的毒性反应。最终Eco-SSL选择了3种哺乳动物(meadow vole, short-tailed shrew, long-tailed weasel)及3种鸟类(mourning dove, American woodcock, red-tailed hawk)作为筛选值制定的代表性物种。

1.5 美国生态筛选值

Eco-SSL是为保护接触或生活于土壤中生物体而设定的土壤污染物浓度。Eco-SSL由4组生态受体依生态风险评价导则单独推导而来，这4种生态受体是植物、土壤无脊椎动物、鸟类和哺乳动物。假设这些Eco-SSLs可为陆地生态系统提供足够的保护。Eco-SSLs按可以保护受体的保守暴露终点和影响物种分布来推导，适合应用于生态风险的筛选阶段。这些筛选值应当用于那些特殊场地基准、根据特定导则[6-9]进行生态风险评估、需要进一步评估来确定的特定潜在污染物(COPCs)。Eco-SSLs不可用作清洁水平值，并且US EPA强调也不能将其修改后用作联邦清洁标准，目前美国已制定的生态土壤筛选值如表2所示。

2 澳大利亚土壤生态调查值与制定策略(Australian soil quality guidelines and strategies)

2.1 总体方法

土壤质量指导值(soil quality guidelines, SQG)根据其目标不同有多种类型。澳大利亚国家环境保护委员会(The National Environment Protection Measure, NEPM)其中包含基于生态风险的土壤质量指导值，即土壤生态调查值(ecological investigation level, EIL)，用于指导澳大利亚污染场地的评估。当土壤污染物含量超过土壤生态调查值时，表明陆地生态系统可能遭受不利影响。土壤生态调查值可用于指示场地是否需要采取进一步调查。

澳大利亚使用3组不同的生态毒性数据来推导SQG，如表3所示。这3组SQG被称为SQG(NOEC&EC10)，SQG(LOEC&EC30)和SQG(EC50)，下标反映了该组数值所使用的生态毒性数据的类型。表3列出了3种类型的SQG，其中最低观察效应浓度(LOEC)和30%效应浓度数据(EC30)已被NEPM采用来推导土壤生态调查值(EILs)。

SQG推导方法如图1所示。该推导方法关键是考虑污染物在被研究土壤中的生物有效性和生态毒性。该方法的另一个因素是背景浓度。因此，用于推导SQGs的数据是用外源添加到土壤中造成毒性的污染物的量。当按照该方法使用该毒性数据时，所得到的值为外源添加浓度值(added contaminant level, ACL)。然后在ACL中加上所研究土壤的环境背景浓度(background concentration, ABC)以计算SQG。

2.2 关键因素

该方法的关键步骤包括：(1)确定SQG的目的和适当的保护水平；(2)确定主要暴露途径；(3)整理和筛选毒性数据；(4)确定污染物是新鲜还是老化后的含量，以及是否有老化因子可用；(5)毒性数据标准化；(6)计算外源添加浓度值；(7)考虑生物放大效应；(8)测量或计算ABC；(9)计算不同土地用途土壤中新鲜污染的SQG(NOEC和EC10)、SQG(LOEC和EC30)和SQG(EC50)值；(10)计算不同土地用途土壤中老化污染物的SQG(NOEC&EC10)、SQG(LOEC&EC30)和SQG(EC50)值。

土地具有各种潜在的用途，适合每种土地利用类型的保护水平也各不相同。表4给出了在不同土地用途的土壤中要保护的物种的百分比。

一些土地用途的保护水平是相同的。因此，一些土地用途已经合并。因此，实质上只有4种不同的土地用途：1)具有高生态价值的国家公园/地区；2)城市住宅/公共休憩用地；3)商业/工业用地；4)农业用地。NEPM侧重于前3组。

图1 SQG推导方法

注：ACL、ABC分别表示外源添加浓度值和背景值。

Fig. 1 Overview of the methodology for deriving SQG

Note: ACL, ABC stand for added contaminant limits and ambient background concentration.

表2美国生态土壤筛选值(mg·kg-1)

Table 2 Ecological soil screening levels in USA (mg·kg-1)

注：NA表示不可获得，指现有数据不能推导出其Eco-SSL。

Note: NA stands for not applicable, and refers to the inability of using the existing data to derive its Eco-SSL. PCP, PAHs, DDT stand for pentachlorophenol, polycyclic aromatic hydrocarbons, dichlorodipenyltrichloroethane.

2.3 当前确定的EILs

许多污染场地的污染物不是新加入的，而是已经存在于土壤中很多年。由于结合到土壤颗粒、或经历化学和生物降解以及一系列其他过程，许多污染物的生物有效性和毒性随着时间的推移而降低。此外，土壤生物毒性数据基于许多可溶性金属盐的外源添加试验，由于缺乏可溶性盐对金属吸附的影响结果，因此高估了生态毒性。这些因素已经在近期使用的“老化/浸出”因素土壤的金属风险评估中得到了解决，并且可以通过将老化/浸出因子乘以毒性数据来计算，从而得出老化污染物的SQG。污染物的生物有效性也可以通过特定地点进行评估，但这些通常是作为更详细的特定地点生态风险评估的一部分进行的。当研究中检测的化学物质的老化/浸出因子可用时，SQG是由于老化污染而产生的。

考虑到现有的数据，对于8种污染物中的每一种污染物都得到了最完整的一组SQG，如表5所示。

3 英国土壤筛选值与制定方法(Britain soil screening values and formulation method)

土壤筛选值(soil screening values)是一组土壤中化学物质的浓度。土壤中化学物质浓度低于该浓度时，认为对土壤野生动物、植物以及微生物功能没有不利影响。若污染物浓度超过土壤筛选值，则应进行更高层次的调查评估，确定是否存在生态风险。

当土壤同时可能存在生态风险和人体健康风险时，可使用土壤筛选值(SSVs)和土壤指导值(SGVs)同时进行筛选。SGVs为基于人体健康风险的土壤筛选值。

3.1 总体方法

英国SSV的制定主要是根据欧盟的相关技术文件European Commission Technical Guidance Document (TGD)来获得PNECsoil(Predicted No Effect Concentration for soil，预计无效应土壤浓度)。其推导步骤如图2所示，主要包括数据获取、数据选择、数据归一化、数据外推、SSV值确定等。

表3三类土壤质量标准(SQG)之间的关系

Table 3 The relationship between the three types of soil quality guidelines (SQG)

注：NOEC、LOEC、EC10、EC30表示最大无效应浓度、最低观察效应浓度、10%效应浓度、30%效应浓度。

Note: NOEC, LOEC, EC10, EC30stand for no observed effect concentrations, lowest observed effect concentration, 10% effective dose, 30% effective dose.

表4基于不同土地利用类型的物种保护百分比例

Table 4 Percentage of species and soil processes to be protected for different land uses

注：a 污染物存在生物放大效应的情景；b 面积超过250 m2；c 面积超过1 000 m2；d 农作物；e表示土壤过程和陆生动物。

Note: a if a contaminant meets the criteria for biomagnification; b if surface area exceeds 250 m2; c if surface area exceeds 1 000 m2; d aguircultural crops; e for soil processes and terrestrial fauna.

图2 英国土壤生态筛选值推导流程

Fig. 2 General approach for the derivation of soil screening values (SSVs) in Britain

3.2 数据获取

数据从国际范围内的文献资料和数据库中获得，例如European Chemicals Bureau’s International Uniform Chemical Information Database (IUCLID)，并对其充分性、完整性进行评价。

由于关于土壤的毒性数据较少，并且已有的数据也大多是基于短期毒性试验的结果，因此在土壤毒性数据不足时，采用水环境中的毒性数据，在平衡分配假设下推导土壤中的相应浓度值。但该方法只是指导性的，仅根据该方法推导的土壤限值在ERA(Ecological Risk Assessment)评估框架中被认为不充分不可靠。

具有生物富集、生物放大可能的污染物将对食物链高级别的物种构成威胁，这种情况被称为二次毒害。如果污染物可能生物富集(例如logKow≥3)，该污染物通过蚯蚓被动物经口摄入的浓度值将与相应猎食蚯蚓的鸟类、兽类的预测无效应浓度(PNEC)值做比较。

在制定最终SSV时，二次毒害作用已被考虑，因此无需再进行单独考虑。只有Cd，当有二次毒害效应时，SSV应从1.15降低到0.9 mg·kg-1。

表5各种土地利用类型中新鲜和老化土壤污染物的生态调查值

Table 5 Summary of the ecological investigation level (EILs) for fresh and aged contamination in soil with various land uses

注：1 锌、铬(III)、铜、镍和铅呈现的数值是根据添加浓度添加的污染物限值(ACL)。EIL通过计算ACL和环境背景浓度(ABC)来计算；2 砷、萘和DDT的数值是基于总浓度的通用EIL。没有足够的信息来计算这些污染物的ACL；3 标准保护等级为99%；4 标准保护等级为80%；5 标准保护等级是60%。

Note: 1 The values presented for zinc, omium(III), copper, nickel and lead are added contaminant limits (ACLs) based on added concentrations. The EIL is calculated from summing the ACL and the ambient background concentration (ABC). 2 The values presented for arsenic, naphthalene and DDT are generic EILs based on total concentrations. Insufficient information was available to calculate ACLs for these contaminants. 3 The standard protection level is 99%. 4 The standard protection level is 80%. 5 The standard protection level is 60%.

3.3 数据选择

TGD对评价生态毒性数据的可靠性与相关性提供了总体指导。一些毒性试验结果并不是来自ISO或OECD方法，但有足够证据证明其可靠性与相关性，也可以用于制定SSV。为评估土壤生物的毒性效应，TGD推荐毒性测试数据应包括初级生产者(植物)、消费者(如无脊椎动物)和分解者(如微生物)。

3.4 数据归一化

土壤是一类非均质的介质。不同的有机质含量、粘粒含量、pH、含水率都会造成土壤污染物被生物吸收的量的差异，导致不同的观测毒性。TGD推荐在进行毒性试验时，有毒物质是可被生物获得的。TGD也推荐在可能的情况下，将毒性数据进行归一化处理，使在不同土壤条件下获得的毒性数据具有可比性。

3.5 数据外推

基于各单一物种的毒性数据经过外推，用于推导用于保护当地生物的生物多样性的SSV。

(1)当土壤生物毒性数据无法获得时，可采用基于水生毒性的平衡分配法(EqP)。根据现有物质规定(Existing Substances Regulations, ESR)，这种方法为“筛选方法”，可能需要补充使用陆生生物的毒性测试。有证据认为，根据EqP制定SSV并不充分可靠，因此该方法未被纳入ERA(Ecological Risk Assessment)框架。

(2)当只有一组使用土壤生物进行试验的数据可获得时，通常采用较大的评估因子(AF)，以充分保障数据使用的安全性。这意味着所获得的限值并没有充足的试验数据支撑，并且可能低于常用的检测限，因此该方法也未被纳入ERA评价框架。

(3)当生产者、消费者和(或)分解者的数据可获得，PNEC值的计算采用了相应较低的AF值(小于或等于50)，该方法认为是可靠的，可纳入ERA评价框架。

(4)当数据充足时，可采用统计外推方法，或物种敏感度分布SSDs方法。这些方法用于推导PNEC比较可靠，且AF值通常小于等于2。

表6土壤生态筛选值与定值依据

Table 6 Proposed soil screening value (SSVs) and the basis for their derivation

注：1该值用于含有2%有机碳的土壤(土壤中有机质比率为3.5%)，需对不同特性土壤的毒性数据进行标准化转换。2二次毒性的SSV是基于陆地哺乳动物的肾阈值，括号内的值应用于有二次毒性的情景。3通用SSV对某些土壤的保护可能不足，数值可根据场地情况进行调整。括号内的数值是用于pH值为6.5，有机质含量为2%和粘土含量为10%的砂壤。4 AF表示评估因子。SSD表示物种敏感度分布法。

Note: 1 These SSVs were established for soil with 2% organic carbon (equating to 3.5% organic matter, assuming the latter contains 58% carbon). Therefore the predicted environmental concentration (PEC) should be normalized according to the percentage of organic matter in the soil under assessment. 2 The secondary poisoning SSV is based on renal thresholds of terrestrial mammals. The value in brackets should be used where secondary poisoning is suspected. 3 The generic SSV are insufficiently protective for certain soils and should be adjusted to the site-specific conditions. The values in brackets are specific for a sandier soil with a pH of 6.5, an organic matter content of 2 percent and a clay content of 10 percent. 4 AF stands for assessment factor. SSD stands for species sensitivity distribution.

3.6 当前确定的SSVs

英国环保署将根据上述方法确定的PNEC直接作为SSVs。部分SSV是由欧盟推导的(钙、铜、铅、镍、四氯乙烯、甲苯、锌)，其他已获准在ERA框架中使用。

在经过风险评价的物质中，除锌以外，推导的PNEC值都被直接作为SSV值使用。因为欧盟风险评价时采用了微生物数据中微生物敏感性和背景锌水平适应能力之间的一个弱相关性。建议的SSV值虽然采用的是同一套毒性数据，但没有采纳微生物对背景锌水平的适应，以获得更谨慎的取值，如表6所示。

4 讨论(Discussion)

表7对上述3个国家制订土壤生态筛选值的技术要点进行比较，由于地理生态、社会文化、行政法规、标准制定的科学基础等差异使各国基于土壤生态风险的土壤筛选值的制定方法各有特色，导致各国基于土壤生态风险的土壤筛选值名称和筛选值之间存在较大差异。各国针对不同元素的基础研究情况不同，不同国家已有土壤生态筛选值的元素个数差别较大。有些国家在制定土壤生态筛选值时已考虑了土地利用方式，笔者认为由于不同的土地后续利用方式不尽相同，在推导土壤生态筛选值的时候考虑土地利用方式是较为合理的筛选值制定策略。

5 不同国家土壤生态筛选值对我国的启示(References from the ecological soil screening values of different ries for China)

目前，我国基于保护生态环境的土壤筛选值尚未制定，建立适合我国国情的污染土壤生态筛选值和生态风险评估方法体系成为当前的迫切需求。在引进国外成熟的方法体系的同时，根据我国的现实国情对它们进行本土化改进[30-33]。建议当前的土壤生态筛选值制定中应该重点考虑以下内容：

(1) 鉴于我国当前土壤重金属污染隐患凸显，局部地区重金属污染暴发的趋势(如重金属Cd等)，建议重点研究污染地区重金属特定的污染来源、暴露途径[34-36]，保护当地生态敏感受体，针对需要优先控制的污染物质进行土壤生态风险评估方法探索和基础数据的积累，有针对性地制定我国基于生态风险的土壤筛选值和最佳污染应对与管理策略。

(2) 生态筛选值的制定需要大量的土壤生态毒性数据作支撑，因此，不同污染物在我国不同类型土壤中的毒性数据需要更多的基础研究，基础数据的研究工作可为建立我国陆地生态系统毒理数据库奠定基础，制定更加切合实际的区域土壤环境质量标准。

(3) 在积累研究数据和建立理论模型的基础上，可着手研发适合我国的污染土壤生态风险评估系统，实现风险交流和风险管理，推动生态风险评估在特定污染场地/土壤上的应用，指导特定污染场地/土壤修复决策支持系统的建立，服务于基于生态风险评估的土壤环境质量基准预测和标准制定。

(4) 土地具有各种潜在的用途，适合每种土地利用的保护水平也各不相同，可根据不同土地用途对土壤中要保护的物种的百分比进行划分，使得土壤环境管理更加精细化，有针对性地制定我国基于生态风险的土壤筛选值和有效地应对管理策略。

表73个国家制订土壤生态筛选值的技术要点比较

Table 7 Comparison of key technical points for ecological soil screening levels in three ries

原标题：不同国家基于生态风险的土壤筛选值研究及启示